Aplicación de microalgas para la remoción de nutrientes en efluentes agrícolas: Revisión de literatura God Ophtanie Jean Escuela Agrícola Panamericana, Zamorano Honduras Noviembre, 2020 i ZAMORANO CARRERA AMBIENTE Y DESARROLLO Aplicación de microalgas para la remoción de nutrientes en efluentes agrícolas: Revisión de literatura Proyecto especial de graduación presentado como requisito parcial para optar al título de Ingeniera en Ambiente y Desarrollo en el Grado Académico de licenciatura Presentado por God Ophtanie Jean Zamorano, Honduras Noviembre, 2020 iii Aplicación de microalgas para la remoción de nutrientes en efluentes agrícolas: Revisión de literatura God Ophtanie Jean Resumen. La creciente demanda de alimentos ha derivado en prácticas que requieren un mayor uso de fertilizantes sintéticos, generando lixiviados compuestos fundamentalmente de nitrógeno y fósforo. Estos resultan en procesos de deterioro en cuerpos receptores. En esta investigación, se estudió, mediante una revisión de literatura, la aplicabilidad y el desempeño de microalgas en la remoción de nutrientes presentes en efluentes agrícolas. La eficacia depende de factores ambientales, funcionales y de la disponibilidad de nutrientes, primordialmente carbono (C), nitrógeno (N) y fósforo (P), que, a su vez, representan los componentes mayoritarios en los efluentes agrícolas. Se identificó que una reducción en la remoción de nutrientes puede ser el resultado de valores fuera de rango óptimo de luz (80 - 250 µmol m-2s-1), temperatura (22 - 35 °C), pH (5 - 8.5), relación C:N:P y turbidez. A pesar de los valores de turbidez y la concentración de nutrientes en efluentes agrícolas, hay evidencia de eficiencias de remoción (89 - 100% en fósforo, 88 - 98% en amonio y 67 - 95% en nitrato) y de productividad de biomasa (87 - 107 mg/L/d), prometedores para la aplicación de microalgas. Los géneros con mayor adaptabilidad y desempeño en este tipo de efluentes son Chlorella, Scenedesmus, Gloethece y Ankitrodesmus. En cuanto al uso de fotobiorreactores, los sistemas abiertos presentan un reto al combinar las metas de producción de biomasa y reducción de nutrientes, siendo preferible el uso de reactores cerrados o híbridos. Palabras clave: Ficorremediación, fotobiorreactores, lixiviados agrícolas, remoción de nitrógeno. Abstract. The increasing demand for food has led to practices that require greater use of synthetic fertilizers, generating leachate compounds mainly of Nitrogen and Phosphorus. These result in deterioration of receptor wetlands. This study reviewed evidence of the applicability of microalgae to nutrient removal from agricultural effluents and the factors involved in this process. The performance of microalgae depends on environmental and functional factors and the availability of nutrients, primarily carbon (C), nitrogen (N), and phosphorus (P), which represent the major components of agricultural effluents. It was identified that decreases in nutrient removal efficiency or biomass productivity may result from values outside optimal ranges for key factors: light (80 - 250 µmol m-2s-1), temperature (22 - 35 °C), pH (5 - 8.5), C:N:P ratio, and turbidity. Despite high turbidity and nutrient concentration of agricultural effluents, there is evidence of high removal efficiencies (89 - 100% for phosphorus, 88 - 98% for ammonium, and 67 - 95% for nitrate) and biomass productivity (87 - 107 mg/L/d) which demonstrates the potential of phycoremediation. The genera with the highest adaptability and performance in these types of effluent were Chlorella, Scenedesmus, Gloethece, and Ankitrodesmus. Regarding the use of photobioreactors, open systems present a challenge when combining the goals of biomass production and nutrient reduction, making the use of closed or hybrid reactors preferable in dual purpose systems. Key words: Agricultural leachate, nitrogen removal, photobioreactors, phycoremediation. iv ÍNDICE GENERAL Portadilla ............................................................................................................................. i Página de Firmas ................................................................................................................. ii Resumen ............................................................................................................................. iii Índice General ..................................................................................................................... iv Índice de Cuadros, Figura y Anexos .................................................................................. v 1. INTRODUCCIÓN ............................................................................................................ 1 2. METODOLOGÍA ............................................................................................................. 4 3. RESULTADOS Y DISCUSIÓN ...................................................................................... 6 4. CONCLUSIONES ............................................................................................................ 22 5. RECOMENDACIONES.................................................................................................. 23 6. LITERATURA CITADA ................................................................................................ 24 7. ANEXOS ........................................................................................................................... 31 v ÍNDICE DE CUADROS, FIGURA Y ANEXOS Cuadros Página 1. Palabras clave y resultados obtenidos. ............................................................................... 5 2. Efecto de los factores luz y temperatura en remoción de nutrientes. ................................. 9 3. Características de los efluentes agroindustriales y lixiviados agrícolas tratados mediante biorremediación o ficorremediación .................................................................................. 13 4. Eficiencia de la aplicación de microalgas en remoción de nutrientes en efluentes agrícola ............................................................................................................................... 15 5. Eficiencia de la aplicación de microalgas en remoción de nutrientes en lixiviados agrícolas. ............................................................................................................................ 16 6. Ventajas y limitaciones de los tipos de biorreactores. ....................................................... 20 7. Comparación de parámetros operativos en sistemas abiertos y cerrados. .......................... 20 Figura Página 1. Esquema de factores que afectan la eficiencia de las microalgas en la remoción de nutrientes en aguas residuales ............................................................................................ 6 Anexos Página 1. Lista de nutrientes consumido en cultivo de microalga ..................................................... 31 2. Fotobiorreactores ................................................................................................................ 32 1 1. INTRODUCCIÓN La creciente demanda de alimentos ha derivado en el incremento del uso de agroquímicos sintéticos como pesticidas, requeridos para el control de plagas, y fertilizantes, como fuente de nutrientes de diferentes cultivos. Se ha comprobado que el uso de fertilizantes aporta en la producción, contribuyendo a incrementar entre 40 y 60% el rendimiento de los cultivos (Therond, Duru, Estrade y Richard, 2017). De acuerdo con un estudio realizado por el Banco Mundial (2016), durante el período comprendido entre 2002 y 2016, se reportó un alza de más de 34% en el uso de fertilizantes a nivel mundial, pasando de 105 kg/ha en 2002 a 145 kg/ha en el 2016. La tendencia refleja un mayor consumo de fertilizante para los próximos años. La aplicación de fertilizantes en la agricultura generalmente sobrepasa el nivel de absorción de los nutrientes por el cultivo. Los fertilizantes nitrogenados representan la principal fuente de aporte de nutrientes, con una eficiencia de tan solo 25 - 45%, es decir, que el resto del fertilizante nitrogenado aplicado no está siendo asimilado por la planta (Melendrez y Molina, 2003). El exceso se incorpora en el ciclo de transformación de nitrógeno, con una fracción que se pierde en forma gaseosa (N2O y NH3) y otra porción que se incorpora en el suelo y se moviliza a través de la infiltración y escorrentía, en forma de amonio (NH4), nitrato (NO3) y nitrito (NO2) (McDowell, Wither y Weerden, 2016). Por otra parte, el fósforo es un elemento con menor solubilidad, y con tendencia a adherirse a las partículas del suelo, reduciendo la disponibilidad para la planta. Para compensar esta deficiencia de asimilación se aplican fertilizantes fosforados en exceso, y esto representa una pérdida entre 40 - 90% del fósforo aplicado. Este nutriente generalmente se transforma en rocas de fosfatos por mineralización, que, por procesos erosivos, son arrastradas a través de la escorrentía o se lixivian por percolación e infiltración (McDowell et al., 2016). Según Rittmann, Mayer, Westerhoff y Edwards (2011), la recuperación de nutrientes como el fósforo es una situación emergente y que requiere de acciones urgentes, debido a que las reservas de fósforo podrían ser agotadas en este siglo. La irrigación y la precipitación favorecen la movilidad de nutrientes a través de la escorrentía y lixiviación; estos representan un impacto negativo al ser descargados en cuerpos receptores como ríos, lagunas, océanos o aguas subterráneas, provocando la eutrofización. Este fenómeno resulta de la acumulación de residuos orgánicos y, nutrientes fosforados y nitrogenados en cuerpos de agua. Esto estimula la proliferación de algas, fitoplánctones tóxicos, y zooplancton, que, a su vez, se descomponen, produciendo gran cantidad de CO2 y consumiendo el oxígeno disuelto en el agua (Lemley y Adams, 2019). El agotamiento de oxígeno puede llevar a dos procesos letales para la biodiversidad acuática: la hipoxia y la anoxia, que se definen respectivamente como la reducción (saturación 1 - 30%) o ausencia (saturación 0%) de oxígeno en un cuerpo de agua (Vanoye y Díaz- Parra, 2015). Los impactos negativos de este proceso repercuten sobre el ecoturismo, la biodiversidad vegetal y animal. 2 Por otra parte, los impactos ambientales derivados de la pérdida y uso ineficiente de fertilizantes en la agricultura han incrementado el interés y la necesidad de desarrollar alternativas que resuelvan la problemática presentada por los efluentes agrícolas. La fitorremediación y biorremediación se han implementado en las últimas décadas para el tratamiento de aguas residuales derivadas de la agricultura. Se considera como métodos convenientes tanto económica como ambientalmente, en comparación a los métodos tradicionales químicos y físicos (Dzionek, Wojcieszynska y Guzik, 2016). En la biorremediación se combinan procesos de bioestimulación o bioacumulación, aplicando microorganismos (bacterias, hongos, plantas protistas) y enzimas a sistemas como los biorreactores, con medios de soporte orgánicos, humedales naturales y artificiales (Christianson, Frankenberger, Hay, Helmers y Sands, 2016; Jarno, Karppinen y Ihme, 2019). Otras investigaciones promueven el uso de biofiltros para retener nutrientes y contaminantes, operando con mecanismos aeróbicos o anaeróbicos (Aloni y Brenner, 2016). En este contexto, investigaciones recientes han demostrado el potencial de las microalgas en la biorremediación, en un proceso conocido como ficorremediación (Acien et al., 2017). Las microalgas son organismos unicelulares eucariotas fotosintéticos, con una capacidad de desarrollarse en diversos tipos de hábitats y que hacen uso de la luz para fijar CO2. Como resultado de este proceso, asimilan otros nutrientes para la formación de su estructura celular, generando moléculas básicas de proteína, carbohidratos, lípidos y ácidos nucleicos (Hernandez y Labbé, 2014). Las microalgas tienen una alta capacidad para asimilar nutrientes de diversas fuentes, como, por ejemplo, medios de cultivos preparados, el medio ambiente y aguas residuales (Hemaiswarya, Raja, Ravikumar y Carvalho, 2013). El metabolismo puede categorizarse como autótrofo, heterótrofo o mixótrofo (Chew et al., 2018). Las microalgas se han considerado como buenos agentes biorremediadores debido a su rápido crecimiento y requerimiento de nutrientes (Amit, Farooqi, Abdin y Kumar, 2019). En las últimas décadas, se ha estudiado el comportamiento de varias especies en la remoción de compuestos de nitrógeno y fósforo presentes en aguas residuales y en mezclas sintetizadas (Alcántara, Posadas, Guieysse y Muñoz, 2015; Chew et al., 2018; Gonçalves y Pires, 2016). Generalmente, las investigaciones sobre ficorremediación de aguas residuales domésticas e industriales reportan valores de producción de biomasa entre 27 - 160 mg/L/d, una remoción de nitrógeno total entre 80-100%, nitrógeno amoniacal entre 81 - 99% y de fósforo, entre 88.6 - 99%. Sin embargo, estos valores varían dependiendo de la fuente de agua residual, de la especie y de la escala de producción (Alcantara et al., 2015; Amit et al., 2019; Grandclément et al., 2017; Jia, Yuan y Rein, 2016). Existen varios géneros de microalgas, distribuidos en más de 28,000 especies. Su composición celular varía entre géneros y especies, al igual que las condiciones de cultivo. Su selección y aplicabilidad se fundamenta en los objetivos del tratamiento y el uso posterior de la biomasa. Estudios han identificado a los géneros Chlorella, Ankistrodesmus, Scenedesmus, Euglena, Claydomonas, Botryococcus, Micratinium, Spirulina, entre otros, como buenos agentes de remoción de nitrógeno y fósforo en aguas residuales (Geada, Vasconcelos, Vicente y Fernandes, 3 2017; Sutherland y Ralph, 2019). El tratamiento de aguas residuales con microalgas es el resultado del proceso de asimilación de nutrientes presentes en estos efluentes por parte de estos organismos, los cuales son demandados para su desarrollo y crecimiento en diferentes fases (Posadas et al., 2018). Conforme a su contenido de proteínas, lípidos, almidón, glicerol, pigmentos naturales o biopolímeros, las microalgas cumplen con diferentes propósitos, principalmente en la farmacología, gastronomía. cosmetología y la industria de biocombustible (Acién et al., 2017; Hernandez y Labbé, 2014; Sutherland, Howard-Williams, Turnbull, Broady y Craggs, 2015). Por su contenido de proteína y carbohidratos, también se utilizan para la producción de refuerzos proteínicos en la dieta humana y en piensos animales. Además, su contenido en lípidos lo hace un elemento primordial en la producción de biocombustibles. Por otro lado, las microalgas son particularmente eficientes en acumulación de nutrientes y metales pesados, y varios estudios han constatado la eficiencia de estos microorganismos en la remoción de componentes orgánicos e inorgánicos presentes en aguas residuales domésticas, industriales y agroindustriales (Alcántara et al., 2015; Baglieri et al., 2016). Por su contenido de nitrógeno, fósforo, y materia orgánica, los efluentes agrícolas pueden funcionar como un medio apropiado para el cultivo de microalgas y de forma paralela, estos microorganismos podrían representar una solución a los problemas ambientales causado por estos. En este contexto, el presente estudio recopiló evidencia sobre la eficacia del uso de microalgas en la remoción de nutrientes agrícolas. Para esto, se analizaron los resultados obtenidos en diferentes investigaciones enfocadas en el cultivo de microalgas y su desempeño en la remoción de nutrientes en diversas fuentes de agua (residuales domésticas, industriales y agrícolas), planteando los siguientes objetivos: • Identificar los factores que afectan la eficiencia de las microalgas en remoción de nutrientes presentes en aguas residuales. • Identificar los géneros de microalgas con mayor aplicabilidad en remoción de nutrientes en efluentes y lixiviados agrícolas. • Comparar el desempeño documentado de biorreactores abiertos y cerrados en efluentes agrícolas, considerando las tasas de remoción de nutrientes. 4 2. METODOLOGÍA El presente estudio consistió en la recopilación de evidencia sobre la aplicabilidad de microalgas en la ficorremediación, a partir de una revisión de literatura. Para el desarrollo de esta investigación, se realizó una búsqueda sistemática de literatura en bases de datos y motores de búsqueda de relevancia, que ofrecen documentos destacados de la comunidad científica. Se accedió a la bibliografía disponible en el catálogo de la Biblioteca Wilson Popenoe, de la Escuela Agrícola Panamericana, para consulta de libros, artículos y tesis. Asimismo, se pudo acceder a bases de datos que funcionan bajo suscripción, como AGORA, E-LIBRO, OARE, SPRINGERLINK y TEEAL. Adicionalmente, se consultaron recursos electrónicos disponibles en el catálogo de la biblioteca de la “University of Illinois at Urbana-Champaign” (UIUC), que permitió el acceso a revistas, libros, base de datos y tesis asociados al tema de interés. Información complementaria se obtuvo en sitios electrónicos y portales de investigación de acceso libre como “Google” académico, “Research gate”, MDPI, “Scielo”, JSTOR entre otros. La búsqueda de la información se realizó a partir de palabras clave como: lixiviados y microalgas, remoción de nutrientes y microalgas, lixiviados agrícolas y microalgas, aguas residuales y microalgas. Se accedió principalmente a las publicaciones de revistas como “Waste Management”, “Water Science”, “Water Research”, “Bioresource Technology”, “Environmental Science” y “Algal Research” entre otras. La ruta de búsqueda empleada consistió en la introducción de palabras clave en los portales antes mencionados. La selección de los artículos se basó en el análisis de los resúmenes, la afinidad del contenido con los objetivos planteados y la fecha de publicación. Se incluyeron principalmente artículos originales reportados en la literatura científica durante los últimos 7 años (2013 a 2020). Sin embargo, debido a la poca investigación sobre la aplicación de microalgas en efluentes agrícolas, se consideraron fechas anteriores a 2013 para experimentos relevantes en el campo. Otro criterio de selección fue la identificación de estudios relativos a la evaluación de remoción de nitrógeno y fósforo en aguas residuales industriales, agroindustriales y de lixiviados agrícolas. Además, se tomaron en cuenta artículos sobre la implementación de este tipo de efluentes en el cultivo de microalgas y la producción de biomasa. En cuanto a la remoción de nutrientes, el principal indicador se basó en el porcentaje de remoción de nitrógeno total, N - NO3 y N - NH4, el de fósforo total y fosfatos P - PO4. El Cuadro 1 describe los resultados generados de la selección de artículos. 5 Cuadro 1. Palabras clave y resultados obtenidos. Palabra clave Número de publicaciones encontradas “ScienceDirect” Número de publicaciones utilizadas Sistema de cultivo de microalga + aguas residuales 5,348 36 Remoción de nitrógeno + aguas residuales + microalga 5,230 15 Remoción de fósforo + aguas residuales + microalga 3,148 14 Remoción de nutrientes + aguas residuales + microalga 5,025 18 Remoción de nitrógeno + microalga + lixiviados agrícolas 600 14 Remoción de fósforo + lixiviados agrícolas + microalga 454 8 Remoción de nutrientes + lixiviados agrícolas + microalga 634 10 Cultivo de microalga + lixiviados agrícolas 685 10 pH + microalga + remoción de nutrientes 4,264 4 Luz + microalga + remoción de nutrientes 3,964 4 Ficorremediación efluentes agrícolas 167 13 Se excluyeron los estudios referentes a macroalgas y algas marinas, y aquellos que se basaban únicamente en el enfoque de producción de biomasa. Se incluyeron estudios enfocados en la producción de microalgas y remoción de nutrientes. El análisis de la literatura permitió la comprensión del estado de la técnica y facilitó la identificación de vacíos en la información, así como oportunidades para futuras investigaciones. 6 3. RESULTADOS Y DISCUSIÓN Factores que afectan la eficiencia de las microalgas en la remoción de nutrientes en aguas residuales Para el establecimiento de un cultivo de microalgas es necesario considerar ciertos factores ambientales y operacionales. El desarrollo de biomasa y su desempeño en los procesos de biorremediación se ven afectados por el requerimiento nutricional, las condiciones de temperatura y luz, pH, turbidez, agitación y el tiempo de retención hidráulica, entre otros (Acien et al., 2017; Posadas et al., 2018). En la Figura 1 se encuentra el esquema de los parámetros analizados en este estudio. Figura 1. Esquema de factores que afectan la eficiencia de las microalgas en la remoción de nutrientes en aguas residuales Requerimiento nutricional. Generalmente las microalgas utilizadas en procesos de biorremediación cuentan con un alto rendimiento en el proceso de absorción de nutrientes a diferentes condiciones ambientales, y una tasa de crecimiento superior a la mayoría de los microorganismos autótrofos (Hernandez y Labbé, 2014; Shahid et al., 2020). El crecimiento de microalgas requiere del suplemento de alrededor de 30 elementos clasificados en macronutrientes y micronutrientes. Los macronutrientes esenciales en la producción son carbono, nitrógeno y • Macronutrientes (C, N, P) • Micronutrientes Requerimiento de nutrientes • Irradiancia • Fotoperiodo Luz • Alta turbidez inhibe actividad fotosintética Turbidez • Actividad fotosintética • Metabolismo celular Temperatura • Resultado de la actividad microbiana • Inhibe contaminación pH • Homogeneidad • Llegar a fase exponencial de crecimiento para maximizar productividad y remoción Agitación y TRH 7 fósforo. El carbono es el de mayor importancia ya que, a través de la fotosíntesis, es transformado en los carbohidratos requeridos para el crecimiento de biomasa. Las fuentes para obtenerlo son: bicarbonato (HCO3 -), trióxido de carbono (CO3 2-), y dióxido de carbono (CO2) (Verma y Srivastava, 2018; Yen, Hu, Chen, Nagarajan y Chang, 2019). De acuerdo con Razzaka, Alia, Hossaina y Lasa (2017), a mayor concentración de CO2, hay una mayor tasa de crecimiento de microalgas. El nitrógeno es un nutriente de gran importancia para las microalgas, incorporado en forma de nitrato, amonio, nitrito o urea. Habitualmente, el nitrógeno se utiliza como elemento limitante para controlar la composición celular, por ejemplo, la carencia de nitrógeno resulta en la acumulación de polisacáridos y caroteno. Se estima que, para producir 1 g de biomasa de alga, se necesitan 0.063 g de nitrógeno y 0.009 g de fósforo (Sukla, Subudhi y Pradhan, 2019). Por otra parte, el fósforo es necesario en muchos procesos celulares como la fotosíntesis, la formación de ácidos nucleicos, la biosíntesis de ADN y la transferencia de energía. Suele incorporarse en forma de hidrogenofosfato HPO4 2- o HPO4 - (Geada et al., 2017). Igualmente, es importante considerar la relación C:N:P, que establece el balance de la cantidad adecuada para la producción de biomasa. Grobbelaar (2004) identificó la relación de Redfield 106 C:16 N:1 P, la cual aplica a la mayoría de los fictoplantones como una base para determinar los posibles limitantes de nutrientes en microalgas. Adicionalmente, el adecuado desarrollo de microalgas requiere micronutrientes como Hierro, Manganeso, Zinc, Azufre, Cobre, Selenio, Potasio y Magnesio, y vitaminas como biotina, tiamina y cianocobalamina (Acién et al., 2017; Posadas et al., 2018; Sakarika, Koutra, Tsafrakidou, Terpou y Kornaros, 2019; Hernandez y Labbé, 2014). Contrariamente a los macronutrientes que se requieren en gran cantidad (g/L), estos últimos se requieren en pequeñas cantidades (mg, µ, g/L) y no son limitantes principales de la producción de microalgas (Grobbelaar, 2004). Los nutrientes previamente descritos, usualmente se obtienen de fertilizantes inorgánicos y medios de cultivo especializados. Debido a las características de los efluentes agrícolas y a que cuentan con exceso de estos, su aplicación resulta en una práctica más sostenible tanto ambiental como económicamente, sin embargo, se debe tener en cuenta la relación de C/N y N/P presente en el agua residual. Zheng et al. (2018), realizaron un estudio utilizando C. vulgaris cultivada a nivel laboratorio en aguas residuales obtenidas de la porcicultura, reportando los mejores resultados de remoción y productividad en el tratamiento con una relación C/N de 7.9 (un poco superior a la relación de Redfield 106:16). Para este se obtuvo un crecimiento de 2.85 g/L remoción de 100, 96 y 90% de N - NH4, TN, y TP respectivamente, con un tiempo de retención hidráulico (TRH) de 3 días. Estudios han demostrado que la variación de nutrientes y la relación N/P en aguas residuales afectan en menor grado la producción de biomasa, sin embargo, influyen sobre la concentración de nitrógeno y fósforo de estas. Por otra parte, se ha encontrado que una baja concentración de nitrógeno en aguas residuales limitaría la remoción de fósforo por microalgas. Varios autores han comprobado que el rango de 6.8 - 10 es el óptimo para crecimiento de microalgas y remoción de nutrientes, considerándose que una ración superior o inferior a la óptima, podría llevar a limitación 8 de fósforo (Beuckels, Smolders y Muylaert, 2015). Algunos estudios muestran que, al contar con suficiente nitrógeno, que generalmente representa el principal componente de efluentes agrícolas, se contribuye a la eficiencia de remoción de fósforo (Hongyanga, Yalei, Chunmin, Xuefei y Jinpeng, 2011). Luz. Este factor es relevante para el cultivo de microalgas debido a que permite los procesos de fotosíntesis y oxidación de elementos orgánicos. A pesar de su importancia, existe un rango óptimo para el adecuado crecimiento de biomasa, el cual, al ser superado puede resultar en fotoinhibición, causando hasta la muerte de los microorganismos. La irradiancia debe de ser distribuida de manera homogénea a lo largo del fotobiorreactor y por debajo del punto de saturación, para maximizar el rendimiento. El rango óptimo varía entre especies o géneros, sin embargo, diversas investigaciones coinciden en valores entre 80 y 250 µmol m-2s-1 para la mayoría de las especies (Acien et al., 2017; González - Camejo et al., 2018; Hernandez y Labbé, 2014; Posadas et al., 2018). El estudio de Fontoura, Rolima, Farenzena y Gutterres (2017), documentó la influencia de la luz en la remoción de nutrientes en aguas residuales utilizando Scenedesmus sp., obteniendo la mayor eficiencia al operar con 182.5 µmol m-2s-1. Bajo estas condiciones de irradiancia, se reportó una remoción de nitrógeno y fósforo de 85.63 y 96.78%, respectivamente y un rendimiento de biomasa de 0.9 g/L (Cuadro 2). El efecto de la luz en la remoción de nutrientes también fue estudiado por Silva - Benavides y Torzillo (2012), observando el desempeño de C. vulgaris y cianobacteria a varios niveles de irradiancia. Ellos reportaron que un incremento en esta variable resulta en una mayor producción de biomasa e incrementa el porcentaje de remoción de nitrógeno. Igualmente, la relación de fotoperíodo, que es la proporción de la cantidad de horas de luz y oscuridad al cual esto sometido un cultivo, ha sido estudiado. Utilizando varios niveles de irradiancia de luz (36, 60, 120 y 180 µmol m-2s-1) y relación fotoperíodo (10:14, 14:10, 24:0, luz: oscuridad) en el cultivo de C. vulgaris, P. subcapitata, S. Salina y M. aeruginosa. Gonçalves, Simões y Pires (2014), reportaron remoción de 100% de nitrógeno en todas las especies utilizadas con un fotoperíodo de 24:0 e irradiancia de 180 µmol m-2s-1. Los mismos resultados fueron obtenidos en fotoperíodos 14:10 y 180 µmol m-2s-1. En cuanto a remoción de fósforo, la mayor tasa de remoción (67.6%) fue obtenida con una irradiancia de 180 µmol m-2s-1 en la especie C. vulgaris. Los estudios previos destacan la influencia de la irradiancia sobre la remoción de nutrientes. Turbidez: Los efluentes agrícolas generalmente presentan alta variabilidad y altos valores de turbidez (40.4 - 1,900 NTU), generalmente asociados con el tipo de cultivo, suelo/sustrato y factores climáticos. Estudios han demostrado una relación directa y negativa entre la turbiedad y la dispersión de la luz, afectando la actividad fotosintética, lo que deriva en una menor producción de biomasa (Ledda, Idà, Allemand, Mariani y Adani, 2015; Valizadeh y Davarpanah, 2019). Estudios realizados en fotobiorreactores semicerrados a escala piloto por Díez-Montero et al. (2020) y Garcia-Galán et al. (2018), demostraron que, a mayor turbidez, hay menor remoción de nutrientes en lixiviados agrícolas. Ledda et al. (2015) afirman que la turbiedad jugaría un papel más importante que la relación N:P y la disponibilidad de nutrientes en el cultivo de microalgas utilizando aguas residuales. 9 Cuadro 2. Efecto de los factores luz y temperatura en remoción de nutrientes. Luz (µE m-2s-1) Temperatura °C % Remoción Especies Referencia N (TN) P 180 25 100 67.6 Chlorella vulgaris (Gonçalves, Pires, Simões, 2016) 180 25 100 51.2 Pseudokirchneri ella subcapitata 180 25 99.1 36.7a Synechocystis salina 180 25 100 41.1b Microcytis aeruginosa 182.5 25 85.63 96.78 Scenedmus sp. (Fontoura et al., 2017) N/D 15 69$ 90.76 Pediastrum sp. Chlorella sp. Scenedesmus sp. Gloeothece sp(cyanobacteri a) (Díez - Montero et al., 2020) N/D 18 46$ N/D N/D 25 85$ N/D N/D 18 92$ 91.31 125 22 98.3 99.5 Cultivo mixto (Scendesmus spp. + Cyanobacteria principal) (González - Camejo et al., 2018) 125 28 100 100 a: Mayor remoción 42.9% a 35 °C y 105 µmol m-2s-1 b: Mayor remoción 54.2% a 35 °C y 180 µmol m-2s-1 $: N - NO3 N/D: no disponible Temperatura. La actividad de las microalgas depende de la temperatura a la cual está sometido el proceso de cultivo (Razzaka et al,. 2017). Diversos estudios han evaluado el impacto de la luz y la temperatura en la remoción de nutrientes, reportando diferencias considerables. Una investigación realizada por Diéz - Montero et al. (2020), reveló el efecto de la temperatura en el mecanismo de remoción de nutrientes, reportando que una variación de temperatura entre 14.7 °C en invierno y 24.6 °C en verano, da como resultado una diferencia significativa en la remoción de nutrientes. La remoción de nitrógeno total observado fue 42% en invierno, 56% en otoño, 84% en verano y 91% en primavera, utilizando un consorcio de microalgas en lixiviados agricolas. La temperatura óptima de cultivo de la mayoría de las microalgas oscila entre el rango de 15 - 35 °C (Posadas et al., 2018), pero puede variar entre especies, ya que existen algunas psicrófilas, 10 mesofilas y otras termófilas (Razzaka et al., 2017). La mayoría de las especies presentadas previamente (Cuadro 2), cuentan con valores de remoción de nutrientes prometedores, obteniendo eficiencias superiores a 85 y 52% en nitrógeno y fósforo, respectivamente, con una una irradiancia de luz de 180 µmol m 2s-1 y una temperatura de 25 °C. Sin embargo, se cuenta con especies como Synechocystis salina y Microcytis aeruginosa, que tuvieron mayores valores de remoción de fósforo de 42.9 y 54.2% respectivamente, a 35 °C. Estos últimos son relativamente inferiores en otras especies, pero su desempeño debe ser considerado al momento de operar bajo condiciones donde se presentan mayores rangos de temperatura. Estos resultados indican que los factores ambientales como luz y temperatura no afectan solamente la actividad fotosintética y producción de biomasa, sino también el metabolismo celular, influyendo, por ende, en la remoción de nutrientes. A mayor temperatura e irradiancia de luz, se proyecta una mayor remoción de nutrientes. Una comparación entre el estudio de Fontoura et al. (2017) y el de González - Camejo et al. (2018), mostró una relación directa y positiva entre la temperatura y la remoción de fósforo, reportando un rango óptimo de 22 - 28 °C para tener remociones superiores a 98%, utilizando las especies Scenedescmus y Chlorella. Estos valores concuerdan con las observaciones de Cabello, Toledo - Cervantes, Sánchez, Revah y Morales (2015), en la modelación de la actividad fotosintética de Scenedesmus, donde encontraron el punto de mayor actividad enzimatica a 35 °C y los puntos óptimos de actividad entre 22 - 25 °C . pH. Como resultado de la actividad microbiana, del proceso de respiración o de la presencia de CO2, la variación de pH es un elemento crucial en la producción de microalgas, ya que, al encontrarse dentro del rango apropiado, favorecerá la absorción de nutrientes. Además, inhibe la contaminación del cultivo por organismos intrusos, que generalmente presentan una baja tolerancia a los valores de pH en que se desarrolla el cultivo de interés. El pH de efluentes agrícolas puede variar en funcion de la actividad, del tipo de suelo, del cultivo, del fertilizante aplicado, de los tiempos de irrigación, de la época y de la irradiancia de la zona (Ulibarry, 2019) . Este puede regularse a escala de laboratorio por adición de ácidos o bases, sin embargo, cuando se operan reactores a mediana y gran escala, es regulado por medio de un sistema de inyección de CO2, ya que esta última ayuda igualmente en proporcionar carbono e incrementar la relación C/N (Posadas et al., 2018). Estudios realizados por Sutherland et al. (2015) y Zheng et al. (2019) mostraron que un rango de pH de 5 - 8.5 favorece la remoción de elementos orgánicos e inorgánicos. Por otra parte, un pH superior a 11 puede causar inhibición de la actividad microalgal (Posadas et al., 2014). Sutherland et al. (2015), encontraron diferencias significativas en el efecto de pH sobre la producción de biomasa y remoción de nutrientes, utilizando las cepas Micractinium bornhemiense y Pediastrum boryanum, en fotobiorreactores, abiertos analizando rangos de pH 6.5, 7, 7.5, 8 y pH superior a 9, con inyección de CO2. Además, reportaron valores más altos de producción de biomasa en la mayoría de las microalgas estudiadas al mantener un rango de pH entre 6.5 - 7. Esto coincide con los datos reportados por Posadas et al. (2018), quienes, con un pH de 9, reportaron mayor eficiencia en remoción de nitrógeno (89%), mientras que el fósforo tuvo una deficiencia en remoción (33%). Estas variaciones de remoción indican una tendencia a mayor remoción con un pH más alto, sin embargo, hay un rango óptimo entre 6.5 - 8.5 que puede variar entre especies. Asimismo, sugieren que la remoción de nutrientes podría ser regulada controlando el pH. 11 Igualmente, Zheng et al. (2019) observaron la remoción de nutrientes por C. vulgaris en aguas residuales de porcicultura con valores de pH de 5, 7 y 9, también obtuvieron la mayor remoción de nutrientes al operar a un pH de 7. Sin embargo, al compararlo con el estudio de Sutherland et al. (2015), reportaron mayores porcentajes de remoción (100, 97 y 94%) para NH4+ - N, nitrato y fósforo total, respectivamente. Estos últimos resultados concuerdan con los estudios de Cabello et al. (2015) y Ma et al. (2016) y que indican que en condiciones de pH inferiores a 5 y superiores a 11, inhiben la remoción de nutrientes porque perturban la actividad enzimática. Agitación y tiempo de retención hidráulica (TRH). La agitación es uno de los parámetros operacionales más importantes, ya que confiere la homogeneidad requerida en el reactor, y el alcance de una velocidad de flujo adecuada que evite la sedimentación. Además, limita el crecimiento de partículas adheridas en la pared de los fotobiorreactores y la reducción de concentración de oxígeno en el sistema (Acien et al., 2017). Por otra parte, el tiempo de retención hidráulica (TRH) es un parámetro operacional que debe de establecerse de manera que las células logren la fase exponencial de crecimiento para garantizar mayor productividad y eficiencia de tratamiento. El estudio de Gao et al. (2018), a diferentes TRH (1, 2, 4 y 6 días) demuestra la influencia de este parámetro en la remoción de nutrientes. Para esta comparación se estableció un cultivo a escala laboratorio de C. vulgaris utilizando aguas residuales sintéticas, obteniendo mayores remociones de nitrógeno (90.6 y 92.1%) a un TRH de 4 y de fósforo (94.9 y 94.0%) al operar a un TRH de 6 días. Este estudio indica que un mayor tiempo de retención hidráulica genera mayor remoción. Resultados similares fueron observados por Samorì et al. (2014), estudiando Desmodesmus communis en aguas residuales con TRH de 1.5, 3 y 5. Al operar a un TRH de 1.5 días se reportó remoción de nitrógeno y fósforo de 47 y 99%, respectivamente, valor que se incrementa por encima de 99% para ambos a partir de un TRH de 3 días. Los dos estudios anteriores reflejan una tendencia hacia remociones de fósforo en un TRH relativamente temprano (< 2 días) en comparación con nitrógeno (nitrato). Con base en los resultados encontrados, se sugiere un TRH de 3 días como óptimo para remoción de fósforo y nitrógeno. Sin embargo, no son los únicos elementos por considerar, ya que este mismo puede variar en función de la concentración de los nutrientes en efluente. Una mayor concentración de nutrientes lleva a un TRH más amplio, particularmente, con mayor concentración de nitratos. Esto dado que diversos estudios han demostrado la preferencia de utilización de amonio y fósforo por microalgas en comparación a otra forma de nitrógeno (nitrito y nitrato) (García - Galán et al., 2018; Hultberg, Carlsson y Gustafsson, 2013). Por otra parte, Shayan, Agblevor, Bertin y Sims (2016), utilizaron biopelículas de algas con predominancia de Scenedesmus, Chlorella, Cianobacteria, Oocystis, Ankistrodesmus y Synura en aguas residuales domésticas, obteniendo que al aplicar un TRH de 2 días se alcanzan eficiencias de remoción de NH4, NO3, NO2, y P de 92, 44, 57 y 92.3%, respectivamente resultados de 100, 47, 58 y 100% al incrementar el TRH a 6 días. Esto coincide con la tendencia inicial, que indica que existirá una mayor remoción de nutrientes con un TRH más largo y una efectividad temprana de la remoción de NH4 y fósforo. 12 Aplicabilidad de microalgas en remoción de nutrientes en efluentes y lixiviados agrícolas Características del efluente agrícola. Los efluentes agrícolas suelen tener alta turbidez, pH y contenido de nutrientes como nitrógeno, fósforo y carbono (Cuadro 3). El nitrógeno generalmente se encuentra en forma de nitrato, amonio y algunas veces en formato de nitrito y nitrógeno orgánico, mientras que el fósforo se encuentra generalmente en forma de ortofosfato. La concentración de nutrientes, como la turbidez y el pH puede variar en función de la actividad de producción. Los efluentes agroindustriales como de ganado porcino o procesamiento suelen tener mayores concentraciones, reportando valores superiores a 300 mg/L en nitrógeno y 100mg/L en fósforo. Por su parte, los lixiviados agrícolas suelen tener concentraciones de nitrógeno entre 7.45 - 353 mg/L , fósforo de 1.2 - 46 mg/L y pH entre 5.92 - 9.5, valores que pueden variar en función del tipo de suelo, del cultivo, del fertilizante aplicado ( tipo y cantidad), de los tiempos de irrigación y de la época (Kubea, Jeffersonb, Fana y Roddicka, 2018; Ulibarry, 2019). El mecanismo de remoción de nutrientes por microalgas en efluentes agrícolas se fundamenta en su requerimiento para el crecimiento de biomasa. Estas transforman los compuestos de nitrógeno en elementos necesarios para la síntesis de sus células como proteínas y enzimas. En cuanto al fósforo, se elimina en forma de hidroxiapatita y estruvita a la precipitación de P - PO4 (Acien et al., 2017; Alcántara et al., 2015; Amit et al., 2019; Hernandez y Labbé, 2014; Posadas et al., 2018; Singh, Nedbal y Ebenhöh, 2018). El análisis de las variables anteriores es importante dado que, si los nutrientes, pH, turbiedad y relaciones de C/N o N/P se encuentran fuera del rango óptimo, pueden afectar al desempeño del tratamiento. Una composición de los efluentes agrícolas con alta turbiedad, sólidos totales y materia orgánica conjetura el mito de la ineficiencia de microalgas en la remoción de nutrientes. A pesar de los desafíos que se presentan dada la composición de los efluentes, estudios en aguas residuales domésticas y agroindustriales han demostrado la efectividad de las microalgas en la disminución de nitrógeno alcanzando eficiencias superiores a 81%, y 88% en fósforo. Estos utilizaron especies de microalgas como Chlamydomanas reinhardtii, Scenedesmus rubescens, Chlorella Vulgaris, Oedogonium westii, Cladophora glomerata y cianobacterias en diferentes condiciones de cultivo (Alcantara et al., 2015; Amit et al., 2019; Grandclément et al., 2017; Jia et al., 2016). Estas investigaciones han demostrado que los efluentes agrícolas son un medio de cultivo con alto potencial para el crecimiento de microalgas. Así mismo, han acreditado desempeños prometedores, presentando remociones de nutrientes entre 40 - 93 y 50 - 100% de nitrógeno y fósforo respectivamente. Además, se reporta una producción de biomasa entre 34 - 101 mg/L/d, manteniendo las condiciones de temperatura, luz y pH dentro de los rangos descritos en la sección previa (Cuadro 4). . 13 Cuadro 3. Características de los efluentes agroindustriales y lixiviados agrícolas tratados mediante biorremediación o ficorremediación Efluente pH N mg/L P mg/L OD mg/L Turbidez UNT Referencia Ganado porcino 6.7 ± 0.008 1232.3 ± 54.2 NH4 12 (Nwoba, Ayre, Moheimani, Ubi y Ogbonna, 2016) 8.5 ± 0.06 893.03 ± 17 NH4 13 9.8±0 18.8±9 NH4 (De Godos , Blanco, García-Encina, Becares y Muñoz, 2010) Acuacultura 7.28 ± 0.32 40.67 ± 0.8 TN 5.32 ± 0.45 NH4 8.82 ± 0.02 PO4 40 ± 12 (Ansari, Singh, Guldhe y Bux, 2017) Planta de procesamiento de palma 385.0 ± 25.0 TN 106.0 ± 4.5 PO4 1940 ± 155.2 (Khalid, Yaakob, Abdullah y Takriff, 2017) Planta de producción de fertilizantes 7.3 ± 0.5 47.3 ± 5.9 TN 0.9  ±  0.28 PO4 (Pham y Bui, 2020) Lixiviado agrícola+ lixiviado domestico 8.23 ± 0.9 9.00 ± 5.01 TN 5.53 ± 3.34 NO3 1.2 ± 0.6 P 140 ± 20 67 ± 36 (García et al., 2018) 9.5 ±0.5 23.4 N 4.4 P 6.5 ±0.5 (Bohutskyi et al., 2016) Lixiviados de cultivos de tomates en invernaderos 7.5 350 N - NO3 62 N - NH4 15.9 P (Hultberg et al., 2013) Lixiviados de cultivos de tomates y chile en invernaderos 5.92 - 8.6 5.60 - 47.60 TN 22.90 - 44.60 P (Rivas, 2019) Cultivo de tomates en hidroponía 7 - 9 210.0 NO3 1.4 NH4 15.8 ± 0.1 P (Baglieri et al., 2016) Lixiviados agrícolas de vivero de cítricos 8.23 ± 0.9 7.45 ± 1.45 TN 1.2 ± 0.6 P (Putri y Hung, 2020) OD: oxígeno disuelto; TN: nitrógeno total 14 Asimismo, se cuenta con evidencia de investigaciones sobre el uso de microalgas en el tratamiento de lixiviados agrícolas, recopilando los estudios más pertinentes para esta revisión en el Cuadro 5. Hultberg et al. (2013) presenta hallazgos pioneros y prometedores para la implementación de ficorremediación en lixiviados agrícolas. En este se analizó la aplicabilidad a escala laboratorio del uso de C. vulgaris en el tratamiento de efluentes de tomates cultivados en invernaderos, previamente filtrados y esterilizados. Se reportó una alta producción de biomasa (309 - 322 mg/L), y remoción de fósforo (99%), pero baja remoción de nitrógeno (9.8 - 20.7%). La mayoría de los estudios que analizan el uso de la ficorremediación de lixiviados agrícolas lo han hecho a escala laboratorio. Hasta la fecha se sabe de pocos estudios a gran escala. En este sentido, el estudio de Bohutsky et al. (2016), analizó el tratamiento de lixiviados agrícolas con algas filamentosas Cladoraphora sp. y rhizoclonium sp. utilizando el depurador de césped de Alga (Algal Turf Scrubber - ATS). Este método demostró una remoción de nitrógeno entre 80 - 90% y de fósforo entre 50 - 85%. Por otro lado, se cuenta con los estudios realizados en la universidad Politécnica de Catalunya BacelonaTech, en España, que evaluaron la aplicabilidad de ficorremediación para el tratamiento de lixiviados agrícolas, utilizando un sistema de tres fotobiorreactores con diseño tubular horizontal y semicerrados (Díez-Montero et al., 2020; García et al., 2018; García-Galán et al., 2018; Rueda et al., 2020). Estos últimos estudios en España son relevantes por reportar resultados operando a condiciones ambientales de luz y temperatura, tratando una mezcla de 90% de lixiviados agrícolas y 10% de aguas residuales mediante un fotobiorreactor híbrido. Se utilizaron las especies Pediastrum sp., Chlorella sp., Scenedesmus sp. y Gloeothece sp y cianobacterias en el sistema, obteniendo remoción total de fósforo de 84.3%, 95% de nitrógeno y una producción de biomasa de 47 - 76.7 mg/L/d. Por su parte, utilizando un consorcio de Chlorella sp., Stigeoclonium sp., Diatoms Nitzschia sp. y Navicula sp., obtuvieron una remoción entre 40 - 90% de nitrógeno y 95% de fósforo (García et al., 2018). Asimismo, utilizando Pediastrum sp., Chlorella sp., Scenedesmus sp. y Gloeothece sp., sin cianobacterias, se reportó una remoción completa de fósforo y remoción de nitrógeno de 42 - 91% (Díez-Montero et al., 2020). Recientemente, se reportó una producción de biomasa de 35 - 86 mg L-1d-1 y remoción de nitrógeno 72 y 99% en fósforo solo con el uso de cianobacterias en el mismo sistema (Rueda et al., 2020). A pesar de la gran variación de la concentración de nutrientes en los diferentes tipos de efluentes, no existen mayores diferencias en la eficiencia de remoción de fósforo en los efluentes agrícolas. La eficiencia de remoción de fósforo se mantiene constante entre 89 - 100% en la mayoría de los estudios. En cuanto al nitrógeno amoniacal se observa una remoción entre 88 - 98% y remociones de nitrógeno total entre 67 - 95%. Esto se dio con excepción de los estudios realizados con lixiviados de invernaderos de cultivos cítricos, que han recibido previamente tratamiento como filtración y esterilización. Además, se puede observar que hay un mayor desempeño a escala laboratorio/piloto en comparación a los estudios a gran escala. Esto surge dado que a escala laboratorio se da un mejor control de los factores, proporcionando las bases para la aplicación efectiva de microalgas en la ficorremediación de lixiviados agrícolas a gran escala (Acién et al., 2017; Alcántara et al., 2015). 15 Cuadro 4. Eficiencia de la aplicación de microalgas en remoción de nutrientes en efluentes agrícolas. Fuente de agua residual Escala/ Fotobiorreactor Especie utilizada Condició n de cultivo TRH# (días) Productiv idad mg/ (L. d) Remoción de nutrientes% Referencia TN NH4 PO4 Ganado porcino Laboratorio (semi continuo) Sistema abierto (estanque de canal con paleta) Chlorella sp. Scenedesmus sp. T 25 °C 16 24 N/D 97.3 N/D (Nwoba et al., 2016) Sistema cerrado (tubular biocoil) Scenedesmus 16 47 N/D 98.1 N/D Ganado porcino Escala piloto (semi continuo) Sistema abierto (estanque canal con paleta) Scenedesmus sp. 11 ± 1 °C 10 N/D N/D 98 N/D (De Godos et al., 2010) Acuacultu ra Laboratorio Matraz de Erlenmeyer Scenedesmus obliqus T 25 °C Luz 120 µE m-2s-1 14 89.61 68.1 88.7 100 (Ansari et al., 2017) Chlorella sorokiniana 107.8 67.9 98.2 100 Ankistrodesmu s falcatus 160.79 76.2 86.4 98.5 Efluente de planta de procesami ento de palma Laboratorio (batch) Chlorella sorokiniana+ Characium sp. +Coelastrella sp. T 25 °C Luz 7,000 lux 20 107.5 87 88.3 78.5 (Khalid, Yaakob, Abdullah y Takriff, 2019) #TRH: Tiempo de retención hidráulica TN: Nitrógeno total 16 Cuadro 5. Eficiencia de la aplicación de microalgas en remoción de nutrientes en lixiviados agrícolas. Fuente de agua residual Escala y biorreactor Especie utilizada condición de cultivo Productivi dad (mg L 1 d-1) Remoción de nutriente% Referencia TNß N-NH4 TPƍ Lixiviados de cultivos de tomates en invernadero s Laboratorio Matraz Chlorella vulgaris T 20 °C Luz 100 µmol/m2s1 Tratamiento (filtración y esterilización) 34 - 35 9.8f 20.7 15.7f N/D 99 (Hultberg et al., 2013) Planta de producción de fertilizantes Laboratorio (semicontinua) Matraz Erlenmeyer Scenedesmus sp. Agitación: 70 rpm T 27 °C Luz 95 µmol/m2s-1 70.2 84 93 96 (Pham y Bui, 2020) Lixiviados agrícolas 90% + agua residual 10% Piloto Híbrido (tubular horizontal) Chlorella sp. Stigeoclonium sp. Diatoms Nitzschia sp. Navicula sp. T 20 °C C/A 14i 74p 40v 70i 90v 60p 80o 50i 95 (García et al., 2018) Lixiviado agrícola+ lixiviado doméstico Piloto “Algal Turb Scruber” Cladophora sp.# Rhizoxlonium sp.# Chlorella Sorokiniana C/A N/D N/D 80 - 90 50 - 85 (Bohutskyi et al., 2016) 17 Fuente de agua residual Escala y biorreactor Especie utilizada condición de cultivo Productivi dad (mg L 1 d-1) Remoción de nutriente% Referencia TNß N-NH4 TPƍ Lixiviados agrícolas Piloto Híbrido tubular horizontal Pediastrum sp. Chlorella sp. Scenedesmus sp. Gloeothece sp (cyanobacteria) C/A 47i 76.7v 95v 84i N/D 100 (García-Galán et al., 2018) Lixiviados agrícolas Piloto Híbrido tubular horizontal Pediastrum sp. Chlorella sp. Scenedesmus sp. Gloeothece sp. C/A (14 - 24 °C) 47 42i 91p N/D 100 (Díez-Montero et al., 2020) Lixiviados agrícolas de vivero de cítricos Laboratorio Matraz Chlorella vulgaris Luz 100 µmol/m2s 23.5 ± 1.5 °C de noche 31.5 de día 84 8 N/D 24 (Putri y Hung, 2020) Scenedesmus quadricauda 98 6 10 Lemma minor# 148 23 40 Cultivo de tomates en hidroponía Laboratorio Matraz Scenedesmus qudricauda Luz 100 µmol/m2s1 T 25 - 30 °C Tratamiento (purificación) 101.68 N/D 5 94 (Baglieri et al., 2016) Chlorella Vulgaris 92 83 89 Lixiviados agrícolas Piloto Híbrido tubular horizontal Cianobacteriay C/A (14 - 24 °C) 86v 35o 72 N/D 99 (Rueda et al., 2020) i: invierno; fe: filtración y esterilización; f: filtración; p: primavera; o: otoño; v: verano y mezcla de mayoritariamente especies de cianobacteria y una pequeña proporción de microalgas verdes # Macroalgas; ß: Nitrógeno total; ƍ: Fósforo total; %: porcentaje; N/D: no disponible C/A: Condiciones ambientales de luz, temperatura y radiación solar 18 En los estudios anteriores se nota una mayor utilización de los géneros de Chlorella, Scenedesmus Gloethece y. y Ankitrodesmus sp., los cuales tienen fuertes resistencia y adaptabilidad en altos contenidos de nitrógeno. Siendo Ankitrodemus el género con mayor productividad (160.79 mg/L/d), pero con una remoción de nitrógeno ligeramente baja (76.2%). Los géneros Chlorella y Scenedesmus, reportan una mayor remoción de nutrientes y presentan un mejor desempeño en producción de biomasa (107.8 y 87 g/L/d, respectivamente). Por ello, se especulan como géneros prometedores en el tratamiento de lixiviados agrícolas, presentando remociones superiores a 90%. El género Scenedesmus tiende a tener mayor productividad y porcentaje de remoción en comparación a Chlorella. Al mismo tiempo, los resultados de remoción y producción de biomasa al usar cianobacterias trazan un futuro prometedor para el uso de estas en la biorremediación de lixiviados agrícolas. Igualmente, se puede notar que en aguas residuales de la industria de palma y con la utilización de cultivos mixtos, hay mayor producción de biomasa. La desventaja es que no se alcanza la remoción de nutrientes que presentan los cultivos de cepas puras. Cabe de recalcar que este análisis dará valores comparables en efluentes con las mismas características. Los estudios presentados anticipan la aplicabilidad de las microalgas en la remoción de nutrientes en efluentes agrícolas, eliminando los elementos con mayores impactos ambientales de los lixiviados agrícolas (nitrógeno y fósforo). Adicionalmente, tienen potencial para eliminar contaminantes emergentes derivados del uso de plaguicidas e insecticidas, sumado a una capacidad de producción de biomasa, pudiendo tener otros usos (Ahmad, Aziz, Zia-ur-Rehman, Sabir y Khalid, 2016; Khalid et al., 2017). El estudio de Sukačová y Cervený (2017) respondió a esta interrogante de la aplicabilidad de las microalgas en remoción de nutrientes, especialmente en fósforo, considerando este proceso factible y ventajoso, con una tendencia positiva para los próximos años. Además, los estudios en efluentes agrícolas previamente presentados avalan la aplicabilidad de las microalgas en remoción de nutrientes. La ficorremediación de efluentes agrícolas, siendo un campo de investigación emergente, deja oportunidades de investigación, sobre todo en el efecto las características como turbiedad y pH de los efluentes en la remoción de nutrientes. Igualmente, al evaluar la aplicabilidad y adaptabilidad de otros géneros a los lixiviados agrícolas. Fotobiorreactores en el tratamiento de efluentes líquidos El diseño del biorreactor es un factor clave en el cultivo de microalgas, requiriendo la evaluación de los tipos de mezcla, la transparencia, la distribución de luz, capacidad, inclinación y la relación de superficie iluminada. Variables como el rendimiento en biomasa, la eficiencia de remoción y la pureza del cultivo de microalgas dependen parcialmente del tipo de fotobiorreactor utilizado (Acien et al., 2017; Geada et al., 2017). El cultivo de microalgas se realiza en biorreactores de tipo abierto (“raceways”, lagunas abiertas, lagunas de oxidación) y de tipo cerrado (González, León, Cruz, herrera y Luna, 2017; Li et al., 2019; Muñiz, 2019). Sistemas abiertos. Los sistemas abiertos consisten en los estanques al aire libre que utilizan directamente el CO2 atmosférico y la luz solar. Son los más utilizados y suelen ser satisfactorios para el uso de aguas residuales en la industria ficológica (Salama et al., 2017). Principalmente hay 19 tres tipos de sistemas abiertos: estanque “raceways”, estanque circular y sistema abierto sin paletas. La primera categoría fue introducida hace aproximadamente 50 años por Oswald y su diseño ha ido evolucionando. Este sistema consiste en estanques de poca profundidad (0.2 - 0.4 m), lo cual facilita la penetración de luz y cuentan con área total que oscila entre 100 - 5,000 m2 (Acien et al., 2017). Adicionalmente, cuentan con paletas u otros sistemas para incorporar aireación y mezcla. El sistema circular tiene los mismos principios de diseño, implementando el uso de brazos rotatorios para aireación y mezcla y, por lo general, tiene un mayor costo. Por otra parte, los sistemas abiertos sin paletas consisten en lagunas, lagos y cualquier estanque, para producción de biomasa o tratamiento de aguas (González et al., 2017). En la práctica, en los últimos años, más de 95% de la producción de microalgas en aguas residuales o en medios preparados se hace en fotobiorreactores abiertos tipo “raceways”, se utilizan estos sistemas porque son los más eficientes en costos. Entre las ventajas de los sistemas abiertos se puede mencionar el costo de instalación, el aprovechamiento de las condiciones ambientales y su productividad. El costo de instalación es relativamente mínimo por la alta diversidad de material con que se puede construir, además, cuenta con una producción de biomasa que oscila entre 10 - 40 g/m2/d, dependiendo de las especies utilizadas. Por otra parte, su dependencia a las condiciones climáticas (sol, temperatura, lluvia), la fácil contaminación (por otros cultivos por otros organismos como insectos, hongos u otras especies de microalgas) y la evaporación, constituyen las principales desventajas del sistema (Ting et al., 2017). Como resultado de estos factores, la mayor parte de investigaciones se han enfocado en el uso de fotobiorreactores cerrados (Ting et al., 2017). Sistemas cerrados. Los primeros fotobiorreactores se implementaron con la idea de Gudin y Chaumont y Pirt en 1983, consistiendo en un fotobiorreactor tubular (Muñiz, 2019). Actualmente se cuenta con sistemas construidos a partir de vidrio y de plástico transparentes, que no permiten la transferencia directa de gases (CO2 y nitrito) entre los medios de cultivo y la atmósfera. Estos cuentan con un amplio catálogo de diseños disponibles en el mercado o que se pueden construir. Entre los más frecuentes se pueden citar los tubulares horizontales, cónicos y verticales, inclinados, espirales, semicirculares, las columnas de burbujeo, los reactores “airlift” con agitación mediante burbuja, en forma de bolsa, entre otros (Chew et al., 2018; González et al., 2017). Los modelos de diseño tubular, columna vertical y superficie planos “flat panel” son los más utilizados. El tipo columna vertical es el más fácil de operar ya que permite cultivos en alta concentración y monitoreo de los parámetros de manera constante (existen sistemas de columna vertical que operan con monitoreo automático). El “flat panel”, por su parte, facilita el mantenimiento y la mejor la inmovilización de las microalgas. Sin embargo, el tubular es el diseño más común y sustentable debido a que presenta una buena área de iluminación (Muñiz, 2019). La ventaja principal del sistema cerrado se basa en el control de las condiciones ambientales de producción y la reducción de contaminación con otras especies y otros microorganismos, lo que aumenta la productividad y la rentabilidad en cuestión de biomasa. Adicionalmente, cuenta con un corto período de producción y ficorremediación, lo que aumenta la rentabilidad (Cuadros 6 y 7). Igualmente, facilita el uso eficiente de la luz y 20 temperatura. Los sistemas cerrados tipo “flat panel” tendrían remoción de nutrientes con valores que incluso duplican en comparación a las eficiencias de un sistema abierto (Vo et al., 2019). Cuadro 6. Ventajas y limitaciones de los tipos de biorreactores. Ventajas Limitaciones Sistema cerrado Menos requerimiento superficial Flexibilidad de diseño Corto período de producción Uso eficiente y efectivo de luz Fácil manejo de parámetros como luz y temperatura Susceptible a fotoinhibición Dificultad de limpieza Costo alto Sistema abierto Fácil construcción Fácil de limpieza Costo mínimo Aprovechamiento de luz del sol Aprovechamiento de CO2 atmosférico Evaporación Contaminación de medio Costo extra de energía en agitación Exposición a condiciones ambientales Fuente: (Acien et al., 2017; González et al., 2017; Muñiz, 2019) Cuadro 7. Comparación de parámetros operativos en sistemas abiertos y cerrados. Parámetros Sistema abierto Sistema cerrado Contaminación Alto Bajo Espacio requerido Alto Moderado Tipo de operación Batch Batch Evaporación de agua Alto Bajo Utilización eficiente de la luz Bajo Alto Período de producción(biorremediación) 6 - 8 semanas 2 - 4 semanas Mantenimiento Fácil Difícil Control de condiciones ambientales Bajo Alto Costo de operación Relativamente Bajo Alto Costo de instalación Moderado Alto Fuente: (Acien et al., 2017; Narala et al., 2016) Los fotobiorreactores en columna son los más utilizados en remoción de nutrientes en aguas residuales. Estudios de C. Lee, Lee, Ko, Oh y Ah (2015) y Zhang et al. (2018) reflejan una mejor eficiencia de los fotobiorreactores tipo columna (cerrado) en comparación a un sistema abierto, con valores de remoción de N y P entre 80 - 96%. Adicionalmente, los estudios de Nwoba et al. (2016) demostraron mediante estadística descriptiva una diferencia numérica entre los sistemas abiertos y cerrados en las variables de productividad y remoción de nutrientes. Sin embargo, no se notó diferencia estadísticamente significativa entre los dos sistemas en las variables. 21 Aunque sea teóricamente posible comparar sistemas de producción entre sí, un punto crucial e importante sería tener las mismas especies y con las mismas condiciones. Recientemente, De Vree et al. (2015) establecieron un estudio en el cual los fotobiorreactores verticales contaban con una mayor productividad en comparación con fotobiorreactores horizontales. Por otra parte, investigaciones realizadas por Narala et al. (2016) muestran una mayor productividad y remoción de nutrientes en sistemas híbridos, igualmente demuestra que, estadísticamente, los sistemas cerrados y los sistemas abiertos tendrían la misma eficiencia. Basándose en estos resultados, la elección de un sistema debería basar en varios otros factores. Recientemente se han desarrollado fotobiorreactores híbridos para el tratamiento de lixiviados (García-Galán et al., 2018). Los sistemas híbridos se han propuesto como una alternativa más eficiente, ya que consisten en la combinación de dos o más sistemas (Narala et al., 2016). Puede ser incorporar un sistema cerrado o abierto conocido como semicerrado, por ejemplo, el “raceway” horizontal tubular; o una combinación dentro del mismo sistema, como el “TLC buble column”. Hasta la fecha, a parte de los dos ejemplos mencionados, existen varios otros modelos de los cuales, el híbrido “raceway pond” y “airlift” (Tan et al., 2020). Los sistemas híbridos son aún sujeto de investigación, sin embargo, han demostrado ser efectivos en cuanto a costos y pueden ser utilizados a gran escala. Los estudios recientes en efluentes agrícolas en España muestran la aplicabilidad de un sistema de producción híbrido, reportando remociones de nutrientes entre 40 - 91 % de nitrógeno total, 50 - 90 % de nitrógeno amoniacal y 95 - 100% de fósforo en un sistema semicerrado tubular horizontal (Díez-Montero et al., 2020; García-Galán et al., 2018). Igualmente, los estudios de Gao et al. (2018) demuestran una alta eficiencia con remoción de nitrógeno y fósforo entre 81.4 - 90.8%. La elección del tipo de fotobiorreactores se debe de basar en un estudio de la especie a cultivar, su resistencia a las condiciones ambientales o hidrodinámicas y la necesidad de esterilidad (González et al., 2017). Igualmente se debería tomar en cuenta el propósito del cultivo, ya que, en cultivos donde la remoción de nutrientes es el único objetivo, el costo de operación es más bajo en un sistema abierto y tendría los mismos resultados. Asimismo, en cultivo de doble propósito (tratamiento de efluentes y cultivo de biomasa), se deberían considerar los fotobiorreactores cerrados, ya que garantizan remoción y buena productividad de biomasa, sin causar contaminación. Para un escenario productivo real, donde la única meta es la ficorremediación del efluente, el uso de fotobiorreactores abierto representa la alternativa menos costosa y de fácil implementación, como se describió anteriormente. Cuando el enfoque del sistema sea de aprovechamiento de la biomasa, un sistema semicerrado es el sistema con mayores ventajas (García-Galán et al., 2018). 22 4. CONCLUSIONES • La eficiencia en la remoción de nutrientes en aguas residuales por microalgas está ligada a factores ambientales y características del efluente, donde los más relevantes son la irradiancia de luz, la turbidez del efluente y las relaciones C/P y N/P. El desempeño se fundamenta en la actividad fotosintética y la turbidez del efluente representará un obstáculo en este proceso. • Los efluentes agrícolas representan una alternativa para la producción de microalgas, siendo los géneros Chlorella, Scenedesmus, Synechocystis, Pediastrum y Cianobacterias los organismos con mayor remoción y productividad. • La evidencia recopilada muestra que los sistemas cerrados tienen una mayor eficiencia en remoción de nutrientes, sin embargo, en condiciones controladas, se pueden obtener eficiencias similares a los fotobiorreactores abiertos. • Las microalgas resultan ser una alternativa de remediación de efluentes agrícolas a considerar, ya que la evidencia recopilada muestra su desempeño efectivo en la remoción de los principales contaminantes presentes en estos. Para su implementación a escala real, la alternativa del uso de fotobiorreactores abiertos es la menos costosa, sin embargo, los cerrados o híbridos representan las alternativas más eficientes para el aprovechamiento de la biomasa y tratamiento de contaminantes. 23 5. RECOMENDACIONES • Realizar estudios más amplios sobre el uso de microalgas en remoción de nutrientes, utilizando otros géneros con valor comercial y bajo diversas condiciones ambientales, monitoreando irradiancia, temperatura y fotoperíodo. • Evaluar el uso de microalgas en remoción de contaminantes emergentes de la agricultura derivados del uso de pesticidas y plaguicidas. • Considerar la producción de microalgas como una alternativa de economía circular en las unidades agrícolas de la Escuela Agrícola Panamericana Zamorano, donde se aprovechen los nutrientes en exceso en los efluentes en la producción de microalgas, que podrán ser transformadas en alimento para la unidad de acuacultura o para desarrollo de nuevos productos. • Realizar estudios a nivel piloto, utilizando los sistemas semicerrados o cerrados para los efluentes de los invernaderos de Zamorano, de plantas de acuacultura y producción porcina. • Generar modelos matemáticos que estudien y ayuden a entender las relaciones entre cada consorcio y su participación en la remoción de nutrientes, especialmente en efluentes de unidades agrícolas. • Estudiar el impacto de la turbidez del efluente agrícola en el proceso de remoción de nutriente, especialmente en lixiviados agrícolas. • Estudiar el tipo de fotobiorreactores con mayor aplicabilidad en ficorremediación de lixiviados agrícolas a escala real. 24 6. 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Lista de nutrientes consumido en cultivo de microalga Elementos Compuesto Rango de concentración / litro de medio Composición celular µg/mg de peso seco C CO2, HCO2 2-, CO3 - molécula orgánica g 175 - 650 O O2, H2O molécula orgánica g 205 - 330 H H2O molécula orgánica H2S g 29 - 100 N N2, NH4 + NO3 -, NO2 -, amino acido, purina, pirimidina, urea g 10 - 140 Na Sal inorgánica (NaCl, Na2SO4, Na3PO4) g 0.4 - 47 K Sal inorganic (KCl, K2SO4, k3PO4) g 1 - 75 Ca Sal inorgánica (CaCO3, Ca2 -) g 0.0 - 80 P Ortofosfato, fosfato de Na o K g 0.5 - 33 S Sal inorgánica g 1.5 - 16 Mg Sal inorgánica de C O2, S O4 2-, Cl- g 0.5 - 75 Cl Sal de Na, K, Ca, o N H4 + g - Fe FeCl3, Fe (NH4)2SO4, citrato férrico mg 0.2 - 34 Zn Sal de SO4 2- o Cl- mg 0.005 - 1 Mn Sal de SO4 2- o Cl- mg 0.02 - 0.24 Br Sal de Na+, K+, Ca o N H4 + mg - Si Na3Si O3*9 H2O mg 0 - 230 B H3B O3 mg 0.001 - 2.25 Mo Sal de Na+ o N H4 + µg 0.0002 - 0.001 V Na3VO4 ,16 H2O µg - Sr Sal de SO4 2- o Cl- µg - Al Sal de SO4 2- o Cl- µg - Rb Sal de SO4 2- o Cl- µg - Li Sal de SO4 2- o Cl- µg - Cu Sal de SO4 2- o Cl- µg 0.006 - 0.3 Co Vitamina B12, Sal de SO4 2- o Cl- µg 0.0001 - 0.2 I Sal de Na+, K+, Ca o N H4 + µg - Se Na2SeO3 ng - - Información faltante Fuente: Grobbelaar, J. (2004) 32 Anexo 2. Fotobiorreactores A-estanque “raceway” fuente: Mibioengcineering (https://microbioengineering.com/products-1); B-fotobiorreactores plano (González et al., 2017); C-fotobiorreactor tubular vertical (Acien et al., 2017); D-vertical tubular Fuente (González et al., 2017); E-biorreactor híbridos (García-Galán et al., 2018); F fotobiorreactor superficie plana (Acien et al., 2017); G -fotobiorreactor tubular Manifold (Acien et al., 2017); H-fotobiorreactor “coil” (Zhou et al., 2014) Portada Portadilla Página de firmas Resumen Índice de general Índice de cuadros, figuras y anexos Introducción Metodología Resultados y discusión Conclusiones Recomendaciones Literatura citada Anexos